Águas de abastecimento - Prosab

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TRATAMENTO DE ÁGUAS DE ABASTECIMENTO POR 
FILTRAÇÃO EM MÚLTIPLAS ETAPAS 
 
Luiz Di Bernardo, Cristina Célia S. Brandão e Léo Heller 
 
 
 
APRESENTAÇÃO 
 
Capítulo 1 – INTRODUÇÃO 
Características Físicas e Organolépticas 
Características Químicas 
Características Bacteriológicas 
Características Radiológicas 
 
Capítulo 2 – CONCEITUAÇÃO DA FILTRAÇÃO EM MÚLTIPLAS ETAPAS 
Considerações Iniciais 
Necessidade de Pré-Tratamento 
Filtração em Múltiplas Etapas – FiME 
 
Capítulo 3 – APLICABILIDADE, LIMITAÇÕES, EFICIÊNCIA E CUSTOS 
A Filtração Lenta 
O Pré Tratamento na Filtração em Múltiplas Etapas (FiME) 
Pré-filtro Dinâmicos de Pedregulho 
Pré-filtro de Pedregulho com Escoamento Vertical 
Limitações da Filtração em Múltiplas Etapas 
Custos 
 
Capítulo 4 –CRITÉRIOS DE PROJETO E DIMENSIONAMENTO 
Considerações Preliminares 
Fatores que Influem na Eficiência da FiME 
Sólidos Suspensos, Turbidez e Tamanho das Partículas 
Método de Operação 
Meio Filtrante de Filtros Lentos 
Carga Hidráulica Disponível e Taxa de Filtração nos Filtros Lentos 
Fundo dos Filtros Lentos 
Meios Granulares de Pré-Filtros e Características de Projeto e Operação 
Pré-Filtração Dinâmica 
Pré-Filtração Ascendente em Pedregulho 
CRITÉRIOS DE PROJETO 
Considerações Iniciais 
Pré-Filtração Dinâmica 
Pré-Filtração Ascendente 
Filtração Lenta 
 
Capítulo 5 – OPERAÇÃO E MANUTENÇÃO 
Pré-filtro Dinâmicos de Pedregulho 
Pré-filtro de Pedregulho com Escoamento Ascendente 
Filtro Lento 
 
APRESENTAÇÃO 
 
Em 1997 iniciou-se no Brasil o PROSAB – Programa de Pesquisa em Saneamento 
Básico, programa de pesquisa induzida na área. O PROSAB foi concebido para, 
mediante uma conjunção de esforços entre agências governamentais de fomento, 
instituições de pesquisa e pesquisadores, oferecer, à área de saneamento do país, 
desenvolvimentos tecnológicos que incorporassem o princípio da tecnologia 
apropriada, englobando critérios como simplicidade, custo compatível e 
sustentabilidade face às particularidades regionais e nacionais. Essa iniciativa supõe 
ainda a visão de que tecnologias com tais características detêm o potencial de 
contribuir para a universalização, com eqüidade, do atendimento às populações com 
serviços de saneamento e assim combater uma importante face da exclusão social, 
que afasta parcela expressiva da população dos direitos da cidadania. 
 
O primeiro dos quatro temas do PROSAB dedicou-se à investigação da eficiência, 
limitações e aplicabilidade de sistemas não convencionais de tratamento de águas de 
abastecimento, em instalações piloto montadas na Escola de Engenharia de São 
Carlos da Universidade de São Paulo - USP e no Departamento de Engenharia Civil 
da Faculdade de Tecnologia da Universidade de Brasília - UnB, e teve como um de 
seus produtos a presente publicação. Nela, procura-se apresentar os princípios da 
Filtração em Múltiplas Etapas – FiME e sistematizar informações capazes de 
instrumentalizar a concepção, o dimensionamento, o projeto, a construção, a operação 
e a manutenção do processo, visando tanto à sua apropriação pelos técnicos, quanto 
seu emprego no ensino da graduação e da pós-graduação. 
 
O processo FiME constitui resultado de um esforço de aperfeiçoamento de uma 
tecnologia de tratamento coletivo de águas de abastecimento, que teve sua origem há 
quase dois séculos – a filtração lenta. Esta representa um sistema de tratamento de 
funcionamento extremamente simplificado, que em verdade simula mecanismos 
naturais de depuração das águas, em sua percolação pelo subsolo, quando, nesse 
percurso, são removidos microrganismos, partículas, substâncias químicas e 
componentes biológicos. Trata-se de processo que tinha emprego privilegiado na área 
do tratamento de água no Brasil, a partir do início do século até a década de 60, e 
passou a ser desprezado a partir dos anos 70. Duas pressões colaboraram com essa 
mudança: o processo de substituição tecnológica, determinado pela influência, 
sobretudo, da cultura técnica norte-americana; e a acelerada deterioração da 
qualidade das águas dos mananciais, resultado da opção de desenvolvimento 
econômico baseado no modelo urbano-industrial, sem a preocupação de assegurar 
sua sustentabilidade sócio-ambiental. 
 
Nessas últimas três décadas, mesmo que a filtração lenta pudesse constituir solução 
apropriada em diversas aplicações no país, especialmente na zona rural e em 
comunidades de pequeno e médio portes onde o manancial se manteve 
razoavelmente preservado, a substituição tecnológica reprimiu seu emprego no país, 
resultando, além da implantação de soluções menos adequadas, em prejuízo para o 
próprio desenvolvimento e aperfeiçoamento da tecnologia, em bases nacionais. 
 
A despeito dessa discriminação, o meio científico nacional e internacional não deixou 
de considerar a pertinência da tecnologia e de desenvolver aperfeiçoamentos, 
objetivando tornar ainda mais amplo o espectro de situações nas quais sua utilização 
pudesse ser recomendada. Nessa linha, houve a consolidação de pré-tratamentos, 
constituídos por unidades preliminares de filtração em leitos de maior granulometria – 
os pré-filtros dinâmicos e os pré-filtros em leitos de pedregulho. A combinação de uma 
ou mais dessas unidades com os filtros lentos recebeu justamente a denominação da 
tecnologia objeto da presente publicação – a FiME. 
 
Em vista dessa trajetória, ao se publicar este texto necessariamente é também 
incorporado o objetivo de resgate da tecnologia e a pretensão de modificação de uma 
cultura técnica setorial. A divulgação da FiME, nesse sentido, procura apresentar para 
o meio da Engenharia Sanitária nacional uma tecnologia “re-emergente”, que já galgou 
o status de tecnologia consolidada em vários países em desenvolvimento e mesmo 
desenvolvidos. Uma tecnologia versátil, de custo de implantação compatível com a 
realidade nacional, passível de se adaptar a mudanças de qualidade da água e de 
operação e manutenção pouco especializados. Além disso, dado o excepcional 
desempenho na remoção bacteriológica característico do processo, corresponde a 
uma solução com muito maior potencial de benefício à saúde pública se comparado 
aos tratamentos físico-químicos convencionais, em especial nas situações com 
fragilidade na eficiência da desinfecção química. Verdadeiramente, uma tecnologia 
com a potencialidade de transformar qualitativamente a natureza de sistemas de 
abastecimento de água de significativo número de localidades brasileiras. 
 
Obviamente, não obstante essas virtudes, não se deve relevar a necessidade de um 
adequado, criterioso e responsável enfoque de engenharia como pré-requisito para o 
pleno sucesso da tecnologia. 
 
Os autores esperam, ao colocar esta contribuição à disposição dos técnicos em 
Engenharia Sanitária brasileiros, estar colaborando para remover uma discriminação 
injusta cometida contra uma tecnologia de tratamento de água, que tem a vocação de 
minorar as precárias condições sanitárias a que se encontra submetido importante 
contingente da nossa população. 
Capítulo 1 - INTRODUÇÃO 
 
A água consumida pelo ser humano deve obedecer a critérios de qualidade definidos 
por normas nacionais ou internacionais. A obediência a esses critérios determina que 
a seleção da tecnologia de tratamento a ser adotada considere, além da qualidade da 
água a ser tratada, a própria característica da comunidade a ser beneficiada. Em 
muitos países em desenvolvimento, não há disponibilidade de recursos financeiros 
para construir estações de tratamento sofisticadas, exigindo dos pesquisadores que 
difundam as tecnologias apropriadas, visando convertê-las em projetos realistas, 
econômicos e confiáveis. 
 
Do ponto de vista tecnológico,água de qualquer qualidade pode ser, em princípio, 
transformada em água potável, porém, os custos envolvidos e a confiabilidade na 
operação e manutenção podem inviabilizar o uso de um determinado corpo d’água 
como fonte de abastecimento. Existe uma relação intrínseca entre o meio ambiente e 
as tecnologias de tratamento, isto é, em função da qualidade da água de um 
determinado manancial e suas relações com o meio ambiente, há tecnologias 
específicas para que o tratamento seja eficientemente realizado. Na Figura 1.1 é 
mostrado um esquema, no qual se procura relacionar o meio ambiente e as 
tecnologias de tratamento. Observa-se nessa Figura que há alternativas tecnológicas 
compatíveis com a qualidade da água do manancial. Somente com a realização de 
análises e exames em laboratório, inspeções sanitárias na bacia do manancial e com 
a execução de ensaios em instalações de bancada ou em instalações piloto com 
escoamento contínuo, é que algumas tecnologias podem ser consideradas 
inicialmente e outras descartadas. 
 
Figura 1.1 - Esquema Indicativo entre Meio Ambiente e Alternativas de Tratamento 
 
No Brasil, a Resolução no 20 do CONAMA-Conselho Nacional do Meio Ambiente 
(1986), estabelece a classificação das águas em todo território nacional de acordo 
com seus usos preponderantes, presentes e futuros. Segundo esta resolução, quatro 
das cinco classes de água doce incluem entre seus usos preponderantes, a 
destinação para abastecimento público, considerando o tipo de tratamento requerido, 
a saber: 
Classe Especial: águas destinadas ao abastecimento doméstico sem prévia ou 
simples desinfecção; 
Classe 1: águas destinadas ao abastecimento doméstico após tratamento 
simplificado; 
Classes 2 e 3: águas destinadas ao abastecimento doméstico após tratamento 
convencional. 
 
Para cada classe são estabelecidos limites dos parâmetros físicos, químicos 
biológicos e radiológicos, tornando obrigatória a determinação de parâmetros de 
qualidade, incluindo compostos orgânicos complexos, muitas vezes inexeqüível em 
algumas regiões do Brasil. Há também a limitação de alguns parâmetros sem sentido 
aparente sob o ponto de vista da definição do processo de tratamento, tais como a 
turbidez máxima igual a 100 uT e a cor igual a 75 mg Pt/L para as águas das classes 2 
e 3, e o NMP/100 mL de coliformes fecais inferior a, respectivamente, 1000 e 4000 em 
80 % ou mais de pelo menos 5 amostras mensais colhidas em qualquer mês (ou do 
NMP/100 mL de coliformes totais inferior a 5000 e 20 000 em 80 % ou mais de pelo 
menos 5 amostras mensais colhidas em qualquer mês se não houver, na região, 
meios disponíveis para o exame de coliformes fecais) para as águas de classe 2 e de 
classe 3. Como não há definição precisa do parâmetro cor na Resolução no 20 do 
CONAMA , supõe-se que seja cor verdadeira, pois águas com turbidez de 75 uT 
seguramente apresentarão cor aparente maior que 75 mg Pt/L. No total, são 
aproximadamente setenta parâmetros de qualidade exigidos, alguns medidos somente 
em laboratórios altamente especializados, razão pela qual tem sido difícil o 
cumprimento desta resolução. 
 
Ainda no Brasil, a Associação Brasileira de Normas Técnicas-ABNT (1989), por meio 
da NB-592, considera os seguintes tipos de águas naturais e respectivos tratamentos: 
Tipo A: águas subterrâneas ou superficiais, provenientes de bacias 
sanitariamente protegidas, com características básicas apresentadas na Tabela 
1.1 e, os demais parâmetros de qualidade, de acordo com o Padrão de 
Potabilidade. 
Tipo B: águas superficiais ou subterrâneas, provenientes de bacias não 
protegidas, com características básicas apresentadas na Tabela 1.1 e que 
possam atender ao Padrão de Potabilidade com tecnologias de tratamento que 
não exijam a coagulação química. 
Tipo C: águas superficiais ou subterrâneas de bacias não protegidas, com 
características básicas apresentadas na Tabela 1.1 e que exigem tecnologias de 
tratamento com coagulação química para atender ao Padrão de Potabilidade. 
Tipo D: águas superficiais de bacias não protegidas, sujeitas à poluição ou 
contaminação, cujas características básicas são apresentadas na Tabela 1.1 e 
que requerem tratamentos especiais para atender ao Padrão de Potabilidade. 
 
Tabela 1.1 - Classificação das Águas Segundo a NB-592 da ABNT (1989) 
CARACTERÍSTICA TIPO 
 A B C D 
DBO5 (mg/L) 
- média 
- máxima (qualquer amostra) 
 
 < 1,5 1,5 a 2,5 2,5 a 4,0 > 4,0 
 3,0 4,0 6,0 > 6,0 
Coliformes Totais (NMP/100 mL) 
- média mensal 
- máximo 
 
50 a 100 100 a 5000 5000 a 20000 > 20000 
> 100 (*) > 5000 (**) > 20000 (***) ------- 
PH 5 a 9 5 a 9 5 a 9 3,8 a 10,3 
Cloretos (mg/L) < 50 50 a 250 250 a 600 > 600 
Fluoretos (mg/L) < 1,5 1,5 a 3,0 > 3,0 ------- 
NMP : número mais provável 
 (*) em menos de 5 % das amostras examinadas 
 (**) em menos de 20 % das amostras examinadas 
 (***) em menos de 5 % das amostras examinadas 
 
Embora a NB-592 da ABNT limite o uso de tecnologias sem coagulação química à 
água tipo B, há dados referentes à operação de algumas instalações tipo FiME-
Filtração em Múltiplas Etapas funcionando na Colômbia, tratando água com qualidade 
pior que aquela recomendada na Tabela 1.1. 
 
Com a aprovação da lei n. 9433, publicada no Diário Oficial da República do Brasil, em 
janeiro de 1997, foi criado o Sistema Nacional de Gerenciamento dos Recursos 
Hídricos-SNGRH, fundamentado nos seguintes aspectos: 
- a água é um bem de domínio público; 
- a água é um recurso natural limitado e dotado de valor econômico; 
- em situações de escassez, o uso prioritário dos recursos hídricos é o consumo 
humano e a dessedentação de animais; 
- a gestão dos recursos hídricos deve sempre proporcionar o uso múltiplo das 
águas; 
- a bacia hidrográfica é a unidade territorial para implementação da política 
nacional de recursos hídricos e a atuação de gerenciamento dos recursos 
hídricos; 
- a gestão dos recursos hídricos deve ser descentralizada e contar com a 
participação do poder público, dos usuários e da comunidade. 
 
A preocupação com o meio ambiente resultou em aprovação pelo Congresso Nacional 
da Lei de Crimes Ambientais publicada no Diário Oficial da União em abril de 1998, a 
qual estabelece medidas punitivas aos infratores, tais como: 
- prestação de serviços à comunidade; 
- interdição temporária de direitos; 
- suspensão parcial ou total de atividades; 
- prestação pecuniária; 
- recolhimento domiciliar. 
 
A Lei de Crimes Ambientais considera crime contra o meio ambiente as seguintes 
situações: 
- artigo 33 : provocar, pela emissão de efluentes ou carreamento de materiais, o 
perecimento de espécies da fauna aquática existentes em rios, lagos, açudes, 
lagoas, baias ou águas jurisdicionais brasileiras – pena de detenção por um 
período de 1 a 3 anos; 
- artigo 54 : causar poluição de qualquer natureza em níveis tais que resultem ou 
possam resultar em danos à saúde humana, ou que provoquem a mortandade 
de animais ou a destruição significativa da flora – neste artigo são descritos 
vários crimes, incluindo o lançamento de resíduos líquidos nos recursos hídricos, 
provenientes de estações de tratamento de água, em desacordo com a Lei n.9 
433 de 1997, que também dispõe sobre a prevenção e controle do meio 
ambiente. 
 
As principais alterações da qualidade da água de um recurso hídrico estão 
relacionadas ao crescimento ou adensamento das populações urbanas,à expansão 
industrial e aos usos diferentes do solo da bacia hidrográfica. Para os ecólogos em 
geral, a poluição decorre de qualquer alteração da natureza física, química, biológica 
ou mesmo de regime hidrológico que produza desequilíbrios no ciclo biológico normal, 
alterando a composição da fauna e da flora do meio. Para os sanitaristas, a poluição 
de um recurso hídrico resulta, principalmente, do lançamento de águas oriundas de 
atividades industriais, agrícolas ou humanas. A contaminação é a denominação 
genérica das conseqüências da poluição, tais como os efeitos da introdução de 
substâncias ou de organismos nocivos no recurso hídrico, causando doenças no ser 
humano. A poluição do meio aquático pode causar alterações das características 
físicas (turbidez, cor, número e tamanho de partículas, temperatura, condutividade, 
viscosidade, tensão superficial, etc), químicas (DQO, DBO, pH, toxicidade, etc) ou 
biológicas (microrganismos em geral e espécies do fitoplâncton e do zooplâncton). As 
principais doenças associadas à contaminação biológica dos recursos hídricos são 
cólera, febre tifóide, febre paratifóide, salmoneloses, disenteria bacilar, amebíase, 
giardíase, criptosporidíose, esquistossomose, viroses, etc. 
 
Do ponto de vista toxicológico, seria interessante pesquisar ou adaptar técnicas 
desenvolvidas sobre indicadores biológicos, utilizando-os na chegada da água bruta 
na ETA-estação de tratamento de água, de forma a possibilitar a detecção da 
toxicidade causada por substâncias químicas, pois em geral, as ETAs não se 
encontram preparadas para a remoção de substâncias ou elementos tóxicos, a menos 
que tivessem sido projetadas considerando-se tal aspecto. Nesse caso, uma pequena 
parcela da vazão afluente poderia continuamente ser desviada para um recipiente, no 
qual estariam presentes os indicadores biológicos. Esse é um exemplo de medida 
visando aumentar a segurança do tratamento, reconhecendo a dificuldade em se 
prever a presença de substâncias ou elementos tóxicos, que podem ser decorrentes 
do tipo de solo da bacia hidrográfica, do uso de agrotóxicos na agricultura, de 
despejos industriais, de deposição de contaminantes atmosféricos ou da excreção de 
sub-produtos pelas algas e outros organismos. 
 
O projeto de estações de água, para ser adequado às características da água bruta, 
deve se basear em dados obtidos a partir de estudos de laboratório, utilizando-se 
instalações constituídas de reatores estáticos ou, preferivelmente, instalações piloto de 
escoamento contínuo. Mesmo que dados sobre a qualidade da água bruta sejam 
conhecidos, o projetista pode incorrer em erros graves quando seleciona a tecnologia 
de tratamento ou quando adota parâmetros de projeto a partir da literatura ou da sua 
própria vivência. Tem sido observado em alguns países em desenvolvimento que não 
existe relação entre a qualidade da água bruta e a tecnologia de tratamento adotada, 
resultando no comprometimento da operação da ETA, tanto do ponto de vista do 
consumo exagerado de produtos químicos, quanto da qualidade da água produzida, 
especialmente quando a coagulação química é empregada. 
 
As tecnologias de tratamento de água podem ser enquadradas em dois grupos, sem 
coagulação química e com coagulação química. Dependendo da qualidade da água 
bruta, ambos os grupos podem ou não ser precedidos de pré-tratamento. Na Figura 
1.2 são apresentadas, na forma de diagrama de blocos, as principais alternativas de 
tratamento sem coagulação química, com ou sem pré-tratamento. 
 
 
Figura 1.2 – Tecnologias de Tratamento Utilizando a Filtração Lenta e Pré-Tratamento 
 
A decantação tem sido empregada principalmente quando se têm mananciais 
superficiais cujas nascentes são próximas a montanhas, como no caso dos países 
andinos. Nas épocas chuvosas, os picos de sólidos suspensos e de turbidez são 
elevadíssimos, tornando impraticável o funcionamento da estação de tratamento sem 
a existência de unidades de pré-tratamento. Na decantação plena, a água captada no 
rio é conduzida a um lago com tempo de detenção geralmente superior a 2 meses. No 
lago, ocorre remoção considerável, não apenas de sólidos suspensos, mas também 
de bactérias, protozoários, fungos, vírus e outros organismos, fato relacionado ao 
tempo médio de detenção. Por outro lado, segundo Di Bernardo (1995), com a 
clarificação da água e, com a maior penetração da luz solar, podem surgir 
florescimentos de algas, caso se a água contenha os nutrientes necessários, e 
dificultar a operação da estação de tratamento. 
 
A Filtração em Múltiplas Etapas – FiME é uma tecnologia de tratamento que vem 
sendo utilizada em alguns países da América do Sul, tendo tido sua eficácia 
comprovada tanto em instalações piloto quanto em protótipos para o tratamento de 
água com qualidade variável. Basicamente, uma instalação FiME é composta por 
alguma combinação entre a pré-filtração dinâmica, a pré-filtração grosseira e a 
filtração lenta. 
 
A pré-filtração dinâmica pode ser empregada de duas formas como pré-tratamento: a) 
para remover impurezas; b) para amortecer picos de turbidez ou de sólidos suspensos. 
A Segunda opção pode ser adotada, em função da qualidade da água bruta, de modo 
que ocorra colmatação rápida da subcamada superior de pedregulho, evitando-se 
dessa forma que água bruta com turbidez elevada atinja as unidades subseqüentes. 
Nesse caso, as subcamadas do pré-filtro apresentam pedregulho de menor tamanho, 
a velocidade de escoamento do excesso (que não é captada) é relativamente pequena 
e é maior a taxa de filtração quando comparada às de um pré-filtro dinâmico projetado 
para remover impurezas. A remoção de organismos é substancial, tendo sido 
reportadas eficiência da ordem de 80 a 90 % de remoção de coliformes totais e fecais 
nas unidades de pré-filtração dinâmica, o que assegura o funcionamento adequado e 
seguro da tecnologia de tratamento posterior sem coagulação química. Há situações 
em que a filtração lenta precedida da pré-filtração dinâmica pode ser uma alternativa 
apropriada. 
 
Quando se tem a pré-filtração grosseira após a pré-filtração dinâmica, esta pode ser 
projetada tanto para remover impurezas quanto para amortecer picos de turbidez ou 
de sólidos suspensos, o que dependerá essencialmente da qualidade da água bruta. 
Há dados na literatura relatando substancial remoção de algas, coliformes, 
protozoários, metazoários e rotíferos nos pré-filtros em pedregulho de escoamento 
vertical ascendente, de modo que, precedidos por pré-filtros dinâmicos, esse tipo de 
pré-tratamento pode resultar muito seguro do ponto de vista sanitário e altamente 
recomendável para comunidades de pequeno e médio porte, adequando as 
características da água para posterior tratamento por meio da filtração lenta. Como 
grande parte das impurezas poderão ser retidas nos pré-filtros com escoamento 
vertical (ascendente ou descendente) ou horizontal, é conveniente que estas unidades 
possuam dispositivos que permitam a realização de descargas de fundo periódicas. 
 
Quando são consideradas as características da comunidade, condição 
importantíssima em países em desenvolvimento, verificam-se limitações para a 
utilização das tecnologias de tratamento que requerem a coagulação química em 
muitas regiões do país. Na seleção da tecnologia, deve-se assegurar a 
sustentabilidade do sistema, que desempenha papel importantíssimo para que seja 
continuamente produzida água com qualidade satisfatória e quantidade compatível 
com as necessidades daz população durante o período de projeto para o qual será 
construído. A sustentabilidade do sistema é função de vários fatores, destacando-se a 
cultura e costumes da população,nível de mobilização social, capacidade de 
investimento, existência de mão de obra qualificada, disponibilidade de materiais de 
construção e de produtos químicos na região, porte do sistema, confiabilidade na 
operação e manutenção, padrão de potabilidade a ser atendido, quadro de saúde da 
população, etc. Na Figura 1.3 é apresentado um esquema no qual se visualiza a 
interação entre as tecnologias de tratamento, o meio ambiente e a comunidade. Nota-
se, nessa figura, que existe uma região demarcada, na qual se encontram as 
alternativas sustentáveis do ponto de vista técnico e econômico. Se houver mais de 
uma alternativa, deve ser feito um estudo comparativo para a definição da alternativa a 
ser adotada, que considere não apenas fatores de ordem econômica, como também 
aqueles relacionados à maior ou menor sustentabilidade da solução por ocasião da 
implantação e durante a operação e manutenção do sistema. Assim, aspectos a serem 
considerados nessas fases, incluem a educação sanitária, a participação comunitária, 
a avaliação da eficiência e da eficácia da intervenção e a integração com demais 
políticas públicas como a de saúde pública, de planejamento urbano, ambiental e de 
recursos hídricos. 
 
Figura 1.3 – Esquema Ilustrativo da Interação entre Meio Ambiente, 
Tecnologias de Tratamento e Comunidade 
 
A conservação da bacia hidrográfica, com a conseqüente proteção dos mananciais, é 
sem dúvida o método mais eficaz para assegurar a qualidade da água destinada ao 
consumo humano. Para impedir os riscos de poluição e contaminação, pelo ser 
humano ou por animais, devem ser evitados lançamentos de despejos líquidos que 
contenham organismos patogênicos e substâncias tóxicas e disciplinar o 
desenvolvimento de atividades agrícolas que exigem emprego de agrotóxicos e/ou de 
fertilizantes que possuem nutrientes. Estes últimos são carreados para os corpos 
d’água por escoamento superficial ou sub-superficial, favorecendo florescimentos 
algais e causando outros inconvenientes para a operação de sistemas de tratamento. 
 
As algas podem comprometer seriamente o desempenho de qualquer tipo de 
tecnologia de tratamento e requerer a redução da vazão afluente ou até mesmo a 
interrupção do tratamento. Com o monitoramento de nutrientes em um lago e seu 
controle, seja eliminando parcial ou totalmente o acesso de água pluvial superficial e 
de água subterrânea contaminadas ou lançamentos diretos de despejos líquidos 
domésticos ou industriais, seja aplicando sulfato de cobre, é evitada ou atenuada a 
ocorrência de florescimentos algais. 
 
No Brasil, a partir de janeiro de 1992, entrou em vigor a Portaria no 36/GM de 19/01/1 
990 do Ministério da Saúde, intitulada "Normas e Padrões de Potabilidade das Águas 
Destinadas ao Consumo Humano", cujas características e os limites permitidos são 
apresentados a seguir. 
 
Características Físicas e Organolépticas 
 
As características físicas e organolépticas e os valores máximos permissíveis são 
apresentados na Tabela 1.2. 
 
Tabela 1.2 - Características Físicas e Organolépticas 
CARACTERÍSTICA VALOR MÁXIMO PERMISSÍVEL (VMP) 
Cor Aparente (uC) 5 (*) 
Turbidez (uT) 1 (**) 
Odor Não Objetável 
Sabor Não Objetável 
(*) valor máximo permissível para a água entrando no sistema de distribuição; um valor de até 15 uC é 
permitido em pontos da rede de distribuição; 
(**) valor máximo permissível para a água entrando no sistema de distribuição; um valor de até 5 uT é 
permitido em pontos da rede de distribuição se for comprovado que a desinfecção não será comprometida 
por esse valor maior. 
 
 
Características Químicas 
 
Nas Tabelas 1.3, 1.4 e 1.5 são apresentadas as características químicas e os valores 
máximos permissíveis, tendo sido considerados, respectivamente, três grupos: 
componentes inorgânicos que afetam a saúde do ser humano; componentes que 
afetam a qualidade organoléptica; componentes orgânicos que afetam a saúde do ser 
humano. 
 
Na Portaria 36/GM é recomendado que: 
a) o valor do pH da água potável se situe no intervalo de 6,5 a 8,5; 
b) a concentração mínima de cloro residual livre em qualquer ponto da rede de 
distribuição seja de 0,2 mg/L; 
c) a água potável não apresente qualquer das substâncias relacionadas na 
Tabela 1.6, em teores que lhe confiram odor característico; 
d) O número mínimo de amostras e a frequência mínima de amostragem para 
análise das características físicas, organolépticas e químicas da água distribuída 
à população, na saída da estação de tratamento e na rede de distribuição, em 
função da população abastecida, sejam aquelas da Tabela 1.7. 
 
Tabela 1.3 - Componentes Químicos Inorgânicos que Afetam a Saúde do Ser Humano 
CARACTERÍSTICA VALOR MÁXIMO PERMISSÍVEL (VMP) OU 
FAIXA DE VALORES 
Arsênio (mg/L) 0,05 
Bário (mg/L) 1,0 
Cádmio (mg/L) 0,005 
Chumbo (mg/L) 0,05 
Cianetos (mg/L) 0,1 
Cromo Total (mg/L) 0,05 
Fluoretos (mg/L F) 
t = 10,0 a 12,1 oC 
t = 12,2 a 14,6 oC 
t = 14,7 a 17,7 oC 
t = 17,8 a 21,4 oC 
t = 21,5 a 26,3 oC 
 
0,9 a 1,7 (1,2) 
0,8 a 1,5 (1,1) 
0,8 a 1,3 (1,0) 
0,7 a 1,2 (0,9) 
0,7 a 1,0 (0,8) 
0,6 a 0,8 (0,7) 
Mercúrio (mg/L) 0,001 
Nitratos (mg/L N) 10,0 
Prata (mg/L) 0,05 
Selênio (mg/L) 0,01 
t : média anual das temperaturas máximas diárias do ar ; valor de F entre parênteses : desejável 
Tabela 1.4 - Componentes Químicos que Afetam a Qualidade Organoléptica 
CARACTERÍSTICA VALOR MÁXIMO PERMISSÍVEL 
Alumínio (mg/L Al) 0,2 
Agentes Tenso-ativos (mg/L) 0,2 
Cloretos (mg/L) 250 
Cobre (mg/L) 1 
Dureza Total (mg/L CaCO3) 500 
Ferro Total (mg/L Fe) 0,3 
Manganês (mg/L) 0,1 
Sólidos Totais Dissolvidos (mg/L) 1 000 
Sulfatos (mg/L SO4-) 400 
Zinco (mg/L) 5,0 
 
Tabela 1.5 - Componentes Químicos Orgânicos que Afetam a Saúde do Ser Humano 
CARACTERÍSTICA VALOR MÁXIMO PERMISSÍVEL (μg/L) 
Aldrin e Dieldrin 0,03 
Benzeno 10 
Benzo-a-pireno 0,01 
Clordano (total de isômeros) 0,03 
DDT (total) 1,0 
Endrin 0,2 
Heptacloro + Heptacloro Epóxido 0,1 
Hexaclorobenzeno 0,01 
Lindano (gama HCH) 3,0 
Metoxicloro 30 
Pentaclorofenol 10 
Tetracloreto de Carbono 3,0 
Tetracloroeteno 10 
Toxafeno 5,0 
Tricloroetano 30 
Trihalometanos 100 (*) 
1,1 Dicloroeteno 0,3 
1,2 Dicloroetano 10 
2,4 D 100 
2,4,6 Triclorofenol 10 (**) 
(*) sujeito a revisão em função de estudos toxicológicos em andamento; a remoção ou prevenção 
não deverá prejudicar a eficiência da desinfecção 
(**) concentração limiar de odor igual a 0,1 μg/L 
Tabela 1.6 - Limites de Substâncias que Conferem Odor à Água Potável 
SUBSTÂNCIA VALOR MÁXIMO PERMISSÍVEL 
Clorobenzenos (mg/L) 0,1 a 0,3 
Clorofenóis e Fenóis (μg/L) 0,1 
Sulfeto de Hidrogênio (μg/L S) (não ionizável) 0,025 a 0,050 
 
Tabela 1.7 - Freqüência Mínima de Amostragem da Água Tratada 
DISCRIMINAÇÃO SAÍDA 
DA 
ETA (*) 
REDE DE DISTRIBUIÇÃO 
POPULAÇÃO ABASTECIDA (hab) 
<50 000 50 000 a 250 000 > 250 000 
1 amostra 1 amostra cada 4 amostras+1 
 50 000 hab cada 50 000 hab 
Características Físicas e 
Organolépticas 
1 amostra 
diária 
 mensal mensal mensal 
Componentes Inorgânicos 
que afetam a saúde (*8) 
1 amostra 
semestral 
 semestral semestral semestral
Componentes Orgânicos que 
afetam a saúde (**8) 
1 amostra 
semestral 
 semestral semestral semestral
Componentes que afetam a 
qualidade organoléptica (****) 
1 amostra 
semestral 
 semestral semestral semestral
(*) ETA: estação de tratamento de água 
(**) diária para cloro residual e íon fluoreto na saída daestação de tratamento; mensal para o íon fluoreto e 
cloro residual e obrigatoriedade da coleta semestral somente para cádmio, chumbo e cromo total na rede de 
distribuição; 
(***) mensal para trihalometanos na saída da estação de tratamento; obrigatoriedade da coleta semestral na 
rede de distribuição somente para os trihalometanos; 
(****) mensal para alumínio e ferro total na saída da estação de tratamento; obrigatoriedade semestral 
somente para alumínio e ferro total na rede de distribuição. 
 
Características Bacteriológicas 
 
As principais exigências com relação à qualidade bacteriológica são as seguintes: 
- ausência de coliformes fecais em 100 mL de amostra; 
- ausência de bactéria do grupo coliformes totais em 100 mL quando a amostra 
for coletada na entrada da rede de distribuição; 
- nas amostras procedentes da rede de distribuição, 95 % não deverão conter 
coliformes totais em 100 mL; nos 5 % restantes, serão tolerados até 3 coliformes 
totais em 100 mL, desde que isso não ocorra em duas amostras consecutivas, 
coletadas sucessivamente no mesmo ponto; 
- o volume mínimo da amostra é de 100 mL; no caso da técnica dos tubos 
múltiplos, quando não houver possibilidade de examinar 100 mL, permite-se o 
exame de 5 porções de 10 mL; 
- quando forem obtidos resultados desfavoráveis, pelo teste A/P 
(presença/ausência), duas novas amostras deverão ser coletadas nos mesmos 
pontos, em dias imediatamente consecutivos, para serem examinadas; 
- para avaliar as condições sanitárias dos sistemas de abastecimento público de 
água, é recomendado que, em 20 % das amostras examinadas por mês, 
semestre ou ano, seja efetuada a contagem de bactérias heterotróficas, que não 
poderão exceder a 500 UFC (unidade formadora de colônia) por mL; 
- a amostragem deverá obedecer ao disposto na Tabela 1.8. 
 
Tabela 1.8 - Número Mínimo de Amostras e Freqüência Mínima de Amostragem para 
Verificação das Características Bacteriológicas da Água Tratada 
POPULAÇÃO TOTAL ABASTECIDA 
(hab) 
NÚMERO MÍNIMO DE AMOSTRAS (*) 
 FREQUÊNCIA AMOSTRAS MENSAIS 
 Até 5 000 semanal 5 
5 001 a 20 000 semanal 1 para cada 1 000 hab 
20 001 a 100 000 2 vezes/semana 1 para cada 1 000 hab 
 > 100 000 diária 90 + 1 para cada 1 000 hab 
(*) as amostras devem ser representativas da rede de distribuição, independentemente de quantas 
unidades de produção a alimentam, distribuídas uniformemente ao longo do mês. 
 
Características Radiológicas 
 
As principais exigências com relação às características radioativas são: 
- o valor de referência para a radioatividade alfa total (incluindo o rádio 226) é de 
0,1 Bq/L (um décimo de bequerel por litro); 
- o valor de referência para a radioatividade beta total é de 1 Bq/L; 
- se os valores encontrados na água forem superiores àqueles de referência, 
deverá ser feita a identificação dos radionuclídeos presentes e a medida das 
concentrações respectivas e verificados os valores estabelecidos pela Norma 
Experimental da Comissão Nacional de energia Nuclear - Diretrizes Básicas de 
Radioproteção (CNEN - NE 3.01); 
- a freqüência mínima de amostragem, para a verificação das características da 
qualidade radiológica da água nos sistemas de abastecimento público, 
dependerá da existência de causas de radiação artificial ou natural, decorrentes 
ou não de atividades humanas. 
 
Bibliografia 
 
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Tratamento de Água” 1989, Rio de Janeiro, Brasil. 
Branco, S. M. , Rocha, A.A. Proteção e Uso Múltiplos de Represas Ed. Blucher – 
CETESB, 1 977, São Paulo, Brasil 
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Countries in South America JWater SRT Aqua Vol. 40, n. 3, Jun. 1990, England. 
Di Bernardo, L. Métodos e Técnicas de Tratamento de Água - Volumes I e II Luiz Di 
Bernardo & Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e Ambiental 1 993, Rio de 
Janeiro, Brasil. 
Di Bernardo, L. Algas e suas Influências na Qualidade das Águas e nas Tecnologias 
de Tratamento Luiz Di Bernardo & Associação Brasileira de Engenharia Sanitária e 
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Galvis C., G. Latorre, J. & Visscher, J. T. Filtración en Múltiples Etapas – Tecnologia 
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International Water and Sanitation Centre e CINARA 
Ministério de Desenvolvimento Urbano e Meio Ambiente Classificação das Águas 
Doces, Salobras e Salinas no Território nacional - Resolução n0 20 do Conselho 
Nacional do Meio Ambiente 1986, Brasília, Brasil. 
Ministério da Saúde Normas e Padrão de Potabilidade das Águas Destinadas ao 
Consumo Humano Portaria 36/GM 1990, Brasília, Brasil. 
República Federativa do Brasil Lei n. 9 433 de Janeiro de 1997 – Sistema Nacional 
de Gerenciamento de Recursos Hídricos Diário Oficial da República Janeiro de 
1997, Brasília – DF, Brasil. 
República Federativa do Brasil Lei n. 9 605 – Dispõe sobre as sanções penais e 
administrativas derivadas de condutas e atividades lesivas ao meio ambiente Diário 
Oficial da República Abril de 1 998, Brasília – DF, Brasil. 
Pardon, M. Research, Developmente and Implementation of Roughing Filtration 
Technology in Peru Roughing Filters Workshop for Water Treatment, 1992, Zurich, 
Switzerland. 
Wegelin, M. Surface Water Treatment by Roughing Filters - A Design, Construction 
and Operation Manual Duebendorf, Swiss, SANDEC-EAWAG , 1996 
World Health Organization Guidelines for Drinking Water Quality V.1 - 
Recommendations 2nd Ed., 1993, Geneve, Switzerland 
Capítulo 2 - CONCEITUAÇÃO DA FILTRAÇÃO EM MÚLTIPLAS ETAPAS 
 
Considerações Iniciais 
 
A filtração é um processo imprescindível para a produção contínua e segura de água 
potável, e pode ser rápida ou lenta, dependendo da taxa de filtração. Usualmente, os 
filtros rápidos funcionam com taxas de filtração entre 150 e 600 m/d enquanto os filtros 
lentos operam com taxas geralmente inferiores a 6 m/d, embora na literatura existam 
indicações de taxas superiores. Para o uso eficiente da filtração rápida, é necessário o 
pré-tratamento da água bruta com coagulação química, podendo ou não haver a 
floculação e decantação ou flotação, dependendo da qualidade da água a ser tratada. 
Como na filtração lenta não é utilizada a coagulação química, a água a ser filtrada 
deve possuir características apropriadas, pois caso contrário o processo torna-se 
ineficaz. Por isso, na atualidade, a filtração lenta tem sido precedida por unidades de 
pré-tratamento, geralmente constituídas por pré-filtros de pedregulho. 
 
Além de trabalhos de pesquisa sobre a filtração lenta realizados na década de setenta 
e sobre a pré-filtração em pedregulho e filtração lenta, realizados partir de 1983 no 
Departamento de Hidráulica e Saneamento da Escola de Engenharia de São Carlos 
da Universidade de São Paulo, tais processos vêm sendo estudados por diversos 
organismos internacionais, destacando-se o CINARA-Instituto de Investigación y 
Desarrollo en Agua Potable, Saneamiento Básico y Conservación del Recurso Hídrico 
da UNIVALLE-Universidad del Valle (Cali-Colômbia),o Department of Civil 
Engineering - Imperial College of Science, Technology and Medicine (Londres-Reino 
Unido), o Department of Civil Engineering-University of Surrey (Guilford, Surrey-Reino 
Unido), o IRC-International Water and Sanitation Centre (Haia-Holanda), o IHE-
International Institute for Infrastructural, Hydraulic and Environmental Engineering 
(Delft-Holanda), o EAWAG-Swiss Federal Institute for Environmental Science and 
Technology (Dubendorf-Suiça), o Department of Civil Engineering-College of 
Engineering and Physical Sciences, University of New Hampshisre (Durham-Estados 
Unidos). 
 
No Brasil, a FINEP-Financiadora de Estudos e Projetos, por meio do programa 
PROSAB-Programa de Pesquisa em Saneamento Básico, financiou no período 1997-
1999 pesquisa sobre sistemas de tratamento de água não convencionais. 
Especificamente, foram estudadas a eficiência, limitações e aplicabilidade da FiME 
com a coordenação do Departamento de Hidráulica e Saneamento da EESC-USP e a 
participação da Universidade de Brasília. Algumas instituições brasileiras vêm também 
pesquisando o tema, como a Universidade Federal de Minas Gerais e a UNICAMP. 
 
Necessidade de Pré-Tratamento 
 
A água bruta proveniente de corpos d’água superficiais geralmente contém material 
flutuante (pequenos galhos e folhas de árvores, grama), areia fina, silte, argila, e, 
algumas vezes, matéria orgânica natural e algas, conforme ilustrado na Figura 2.1. 
Organismos, tais como protozoários, bactérias e vírus também podem estar presentes 
e representar riscos à saúde pública, razão pela qual sua inativação deve ser 
prioridade em qualquer sistema de tratamento. Quando não se emprega a coagulação 
química, a filtração lenta e a cloração são os principais processos de tratamento 
capazes de assegurar a produção de água com qualidade que pode ser usada pelo 
ser humano. 
 
Figura 2.1 – Impurezas geralmente presentes em águas superficiais 
 
A eficiência da filtração lenta é substancialmente afetada pela turbidez da água a ser 
tratada, pois tal parâmetro de qualidade reflete a quantidade de partículas pequenas 
presentes na água, às quais muitos microrganismos encontram-se aderidos. Para que 
a filtração lenta produza água filtrada com turbidez relativamente baixa e que não 
diminua a eficiência da desinfecção final, e que apresente carreiras de duração 
razoável (geralmente superior a 1 mês), muitos pesquisadores limitam em 10 uT a 
turbidez da água afluente aos filtros lentos. 
 
É interessante observar que, na atualidade, a filtração lenta constitui a etapa final de 
tratamento em muitos países europeus. Em muitos casos, as instalações de filtração 
lenta foram construídas no final do século passado ou no início do século vinte e, 
devido ao aumento do conteúdo de matéria orgânica natural, agrotóxicos, algas e seus 
sub-produtos na água bruta, os quais praticamente não são removidos na filtração 
lenta, bem como à adoção de padrões de potabilidade mais rigorosos, a água, antes 
de ser encaminhada aos filtros lentos, é submetida a diferentes tecnologias de pré-
tratamento. Destacam-se a pré-oxidação com uso de ozônio (com ou sem peróxido de 
hidrogênio), coagulação, floculação seguida de flotação ou decantação, filtração rápida 
e finalmente, adsorção em colunas de carvão ativado granular. Em instalações na 
Inglaterra e Holanda, o meio filtrante de alguns filtros lentos, antigamente constituído 
unicamente de areia fina, foi alterado, mediante a introdução de uma subcamada 
intermediária de carvão ativado granular, com o fim de aumentar a eficiência de 
remoção de matéria orgânica. 
 
Nos países tropicais há duas épocas do ano bem definidas, de estiagem e de chuva. 
Durante a estiagem, a qual pode representar a maior parcela do ano, a água 
proveniente de mananciais localizados em bacias hidrográficas sanitariamente 
protegidas, com freqüência possui qualidade compatível com a requerida para que a 
filtração lenta funcione satisfatoriamente com produção água filtrada eficientemente 
desinfetada por meio da cloração. No entanto, em épocas de chuva, a água 
geralmente apresenta-se com concentração de alguns tipos de microrganismos, 
valores de turbidez e teor de sólidos suspensos relativamente altos, para que a 
filtração lenta funcione adequadamente, tornando-se imperiosa a utilização de alguma 
forma de pré-tratamento. Também, no caso de lagos, que podem apresentar 
florescimentos de algas, há necessidade de pré-tratamento, pois os filtros lentos, 
poderiam apresentar carreiras de filtração muito curtas se recebessem água bruta com 
elevada concentração de algas. 
 
Filtração em Múltiplas Etapas – FiME 
 
Como ilustrado na Figura 2.2, na filtração em múltiplas etapas, a água passa por 
diferentes etapas de tratamento, em cada qual ocorrendo uma progressiva remoção 
de substâncias sólidas. O princípio básico é o de cada etapa condicionar seu efluente 
de forma adequada para ser submetido ao tratamento posterior, sem sobrecarregá-lo, 
ou seja, impedindo uma colmatação muito freqüente de seu meio granular e 
assegurando um efluente com características compatíveis com o processo de 
tratamento adotado. As etapas de tratamento da FiME são constituídas, em seqüência, 
pela pré-filtração dinâmica, pré-filtração grosseira e filtração lenta. 
 
 
Figura 2.2 - Representação da Filtração em Múltiplas Etapas - FiME 
 
 
Figura 2.3 - Esquemas das Diferentes Unidades de Pré-Tratamento 
 
Na primeira etapa do tratamento, há principalmente a remoção de sólidos grosseiros, 
porém, organismos e material fino também são parcialmente removidos. A pré-filtração 
dinâmica é geralmente usada para essa finalidade, tendo-se um meio granular 
apropriado, sob o qual situa-se um sistema de drenagem, geralmente constituído por 
tubos perfurados. Nessa unidade, uma parcela da vazão afluente escoa 
superficialmente e outra infiltra, sendo coletada e encaminhada para unidades 
subseqüentes. Por este motivo, quando a água bruta é bombeada em distâncias 
relativamente longas, há que se computar o custo desta perda de água. Uma solução 
para reduzir esse gasto adicional constitui-se na previsão de uma caixa de recepção 
desta parcela de água, a qual deve ser recirculada. 
 
O meio granular do pré-filtro dinâmico é constituído de pedregulho, com tamanho 
menor no topo e maior no fundo. Com o decorrer do tempo de funcionamento, há a 
progressiva retenção de impurezas, a diminuição da vazão de água efluente, e 
aumento da perda de carga no meio granular, exigindo ajustes na válvula existente na 
tubulação de efluente para que a vazão de água efluente permaneça 
aproximadamente constante. A partir do momento em que a válvula na tubulação de 
efluente estiver completamente aberta, a vazão de água pré-filtrada irá diminuir, 
indicando que a unidade deve ser retirada de operação para sua limpeza. Com a 
válvula de efluente fechada, a vazão total afluente, Qa, irá escoar pela superfície da 
camada de pedregulho e o operador, com auxílio de ancinho ou rastelo, revolve o 
material retido, o qual se desprende e é carreado pelo escoamento superficial, uma 
vez que a velocidade de escoamento resulta maior. Na Figura 2.4 é mostrado um 
esquema detalhado de um pré-filtro dinâmico. 
 
 
Figura 2.4 - Esquema de uma Unidade de Pré-filtração Dinâmica em Pedregulho 
 
Segundo levantamento de custos realizados na Colômbia, verificou-se que, em 
instalações contendo pré-filtro dinâmico, pré-filtro de escoamento vertical ou horizontal 
e filtro lento, o custo do primeiro representa aproximadamente 10 % do custo global de 
implantação, razão pela qual naquele país as estações de tratamento com filtração 
lenta são sempre precedidasda pré-filtração dinâmica. 
 
O efluente da pré-filtração dinâmica apresenta menor quantidade de impurezas de 
maior tamanho e passa, na segunda etapa, por outra unidade de pré-filtração 
contendo sub-camadas de pedregulho de tamanho decrescente, na qual o 
escoamento pode ser vertical ascendente ou descendente, ou horizontal. O efluente 
dessas unidades apresenta-se, em geral, com qualidade adequada para ser 
submetida à filtração lenta. 
 
Da comparação realizada entre a pré-filtração em pedregulho horizontal e a vertical 
para diferentes taxas de filtração, a segunda tem resultado superior, não somente em 
termos de eficiência de remoção de impurezas, como também na facilidade de 
operação e manutenção, especialmente com relação às limpezas periódicas que são 
realizadas. 
 
A respeito da pré-filtração em pedregulho vertical ascendente ou descendente, a 
primeira, realizada em unidades em série, tem resultado mais eficiente que a 
ascendente realizada em uma única unidade. Atualmente, pode-se considerar que, 
uma estação de tratamento constituída de pré-filtração dinâmica, pré-filtração 
ascendente e filtração lenta, é capaz de fornecer água com qualidade satisfatória a 
custos relativamente baixos. 
 
Na Figura 2.5 tem-se o esquema de uma unidade de pré-filtração ascendente, 
contendo três sub-camadas de pedregulho de diferentes tamanhos. No início da 
carreira a perda de carga no meio granular será baixa e aumentará com o tempo de 
funcionamento e, quando atingir um valor previamente fixado (em geral da ordem de 
40 a 60 cm) a unidade deve ser retirada de operação para limpeza, a qual geralmente 
é feita algumas vezes por meio de enchimento dos filtros com água bruta e posterior 
execução de descarga de fundo. O sistema de drenagem deve ser compatível com a 
vazão de descarga desejada para que resulte limpeza eficiente durante a sua 
operação. 
 
O pré-filtro ascendente também pode ser operado com descargas de fundo 
intermediárias, pois tem sido comprovado que as mesmas propiciam aumento na 
duração da carreira. Em função das características do afluente, pode-se programar a 
execução de uma descarga de fundo intermediária a cada acréscimo de 10 cm na 
perda de carga no meio granular. 
 
 
Figura 2.5 - Esquema de um Pré-Filtro de Pedregulho com Escoamento Ascendente 
 
A filtração lenta, última etapa da FiME, evoluiu consideravelmente nos últimos dez 
anos, especialmente com relação ao meio filtrante e à forma de funcionamento. O uso 
de mantas sintéticas em conjunto com areia fina possibilita a adoção de taxas de 
filtração mais elevadas que as convencionalmente utilizadas. A comprovação de que 
filtros lentos com nível de água variável em seu interior apresenta resultados 
semelhantes aos de nível constante, facilitou sobremaneira sua operação, 
descartando-se o emprego de equipamentos para controle de nível. O emprego de 
carvão ativado granular em conjunto com areia fina favorece a remoção de matéria 
orgânica dissolvida, o que geralmente não acontecia na filtração lenta com meio 
filtrante exclusivamente de areia. 
 
Na Figura 2.6 é mostrado um esquema de um filtro lento com taxa de filtração 
constante e nível de água variável no seu interior. No início de funcionamento, quando 
o meio filtrante encontra-se limpo, a eficiência de remoção de impurezas é 
relativamente baixa, havendo a necessidade de um período de filtração para a 
formação de uma camada biológica no topo da areia, conhecida por “schmutzdecke”, 
para que seja produzida água com qualidade aceitável, caracterizando o período de 
amadurecimento do filtro lento. 
 
O nível de água no interior do filtro varia desde um valor mínimo, no início da filtração, 
até um valor máximo pré-fixado, quando o filtro deve ser retirado para que seja 
efetuada sua limpeza, por meio de raspagem de aproximadamente 1 a 3 cm do topo 
da areia. Após a retirada do material superficial, o filtro é recolocado em operação, até 
que a espessura da camada de areia atinja 60 cm, quando então a areia limpa 
armazenada deve ser reposta para recompor o meio filtrante original. 
 
Figura 2.6 - Esquema de um Filtro Lento de Areia 
 
Pelas características da areia utilizada na filtração lenta, geralmente muito fina quando 
comparada à empregada na filtração rápida, há retenção considerável de impurezas 
no topo da camada filtrante. No início da filtração, há predominância da ação física de 
coar, sendo as partículas removidas da água maiores que os vazios intergranulares, 
contribuindo para a formação de uma camada biológica no topo do meio filtrante – a 
superfície de coesão ou “schutzdecke”. A eficiência da filtração lenta depende dessa 
camada biológica, a qual normalmente demora desde alguns dias até semanas para 
se formar, dependendo das características afluente e do meio filtrante, e dos 
parâmetros de operação. Somente após esse período de tempo decorrido do início de 
funcionamento até a formação do “schmutzdecke”, conhecido como período de 
amadurecimento, é que há produção de efluente com qualidade satisfatória. 
 
A atividade biológica é considerada a ação mais importante que ocorre na filtração 
lenta, sendo mais pronunciada no topo do meio filtrante, porém, se estendendo até 
cerca de 40 cm de profundidade. Essa camada biológica é constituída, 
fundamentalmente, por partículas inertes, matéria orgânica, e uma grande variedade 
de organismos, tais como bactérias, algas, protozoários, metazoários, etc, além de 
precipitados de ferro e manganês quando esses metais se encontram em estado 
solúvel na água afluente. 
 
Para que se tenha uma idéia da importância do pré-tratamento da água a ser 
submetida à filtração lenta, nas Figuras 2.7 e 2.8 são mostradas, respectivamente, a 
variação do teor de sólidos suspensos totais-SST e de turbidez, após o período de 
amadurecimento em um ensaio realizado em uma instalação piloto composta de: dois 
pré-filtros dinâmicos em série, três linhas distintas funcionando em paralelo cada uma 
tendo diferentes unidades de pré-filtros de pedregulho com escoamento ascendente, e 
seguido de quatro filtros lentos com meios filtrantes distintos. 
 
Sólidos Suspensos (mg/l) - carreira 1B - 
10/12/97
0
20
40
60
80
100
AB
P
FD
1
P
FD
2
Af
lu
en
te
FL
FL
1
FL
2
FL
3
FL
4
 
Figura 2.7 – Teor de Sólidos Suspensos Totais da Água Bruta e dos Efluentes de um 
Sistema FiME (taxa de aplicação no pré-filtro dinâmico 1 = 36 m/d; taxa de aplicação 
no pré-filtro dinâmico 2 = 24 m/d; taxa de aplicação nos pré-filtros de pedregulho com 
escoamento vertical = 8 m/d; taxa de filtração nos filtros lentos = 3 m/d) 
 
Turbidez(uT) - carreira 1B - 10/12/97
0
50
100
150
200
250
300
A
B
P
FD
1
P
FD
2
A
flu
en
te
FL
FL
1
FL
2
FL
3
FL
4
 
Figura 2.8 –Turbidez da Água Bruta e dos Efluentes de um Sistema FiME (taxa de 
aplicação no pré-filtro dinâmico 1 = 36 m/d; taxa de aplicação no pré-filtro dinâmico 2 = 
24 m/d; taxa de aplicação nos pré-filtros de pedregulho com escoamento vertical = 8 
m/d; taxa de filtração nos filtros lentos = 3 m/d) 
 
No pré-tratamento, o teor de SST diminuiu de aproximadamente 90 mg/L para cerca 
de 15 mg/L, evidenciando a importância da pré-filtração, enquanto no efluente da 
filtração lenta, resultou entre 2 e 4 mg/L. A turbidez diminuiu de aproximadamente 270 
para 40 uT no pré-tratamento e para valores entre 2 e 8 uT na filtração lenta. Nesse 
dia, o pré-tratamento reduziu o NMP de coliformes totais por 100 mL de 24.192 para 1 
586 e o NMP de coliformes fecais por 100 mL de 8.164 para 524. Os efluentes dos 
filtros lentos apresentaram nesse dia,NMP de coliformes totais e fecais iguais a, 
respectivamente, 50 e 3, possibilitando que a desinfecção final pudesse ser realizada 
de forma eficiente. 
 
Brandão et al (1998), utilizando água proveniente de lago eutrofizado como afluente a 
uma instalação piloto de FiME, constituída de 1 pré-filtro dinâmico e duas linhas 
independentes de 1 pré-filtro ascendente seguido de 1 filtro lento de areia, estudaram 
a eficiência de tais unidades quanto à remoção de algas. A diferença básica entre as 
duas linhas era a constituição da camada de pedregulho nos dois pré-filtros 
ascendentes. 
 
Nas Figuras 2.9 e 2.10 são apresentados, respectivamente, dados de turbidez e de 
clorofila a durante uma carreira de filtração para as condições especificadas. Este 
último parâmetro foi utilizado como indicador da quantificação do fitoplâncton 
(biomassa algal), uma vez que foi obtida correlacão superior a 90 % entre biomassa 
algal, expressa em mg/L, e clorofila a, expressa em μg/L. Houve redução considerável 
de turbidez e do teor de clorofila a, de forma que a FiME pode ser considerada uma 
tecnologia com grande potencial de aplicação também no tratamento de águas com 
concentrações elevadas de algas. 
 
Turbidez (uT) - Carreira 2 - 24/11/97
0
2
4
6
8
10
AB PFD PFA1 PFA2 FL1 FL2
 
Figura 2.9: Turbidez nas diversas etapas da FiME (taxa de aplicação no pré-filtro 
dinâmico = 36 m/d; taxa de aplicação nos pré-filtros ascendentes = 18 m/d; 
taxa de filtração nos filtros lentos = 3 m/d) 
 
Clorofila-a (μg/L) - Carreira 2 - 24/11/97
0
5
10
15
20
25
30
35
AB PFD PFA1 PFA2 FL1 FL2
 
Figura 2.10 - Teor de clorofila-a nas diversas etapas da FiME (taxa de aplicação no 
pré-filtro dinâmico = 36 m/d; taxa de aplicação nos pré-filtros ascendentes = 18 m/d; 
taxa de filtração nos filtros lentos = 3 m/d) 
 
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Capítulo 3 – APLICABILIDADE, LIMITAÇÕES, EFICIÊNCIA E CUSTOS 
 
A Filtração Lenta 
 
A filtração lenta tem sido usada no tratamento de água para abastecimento público 
desde o começo do século XIX e tem se mostrado um sistema eficaz de tratamento, 
desde que projetado de forma apropriada e aplicado nas situações corretas. É um 
processo de tratamento que não requer a adoção de coagulante, trabalha com taxas 
de filtração baixas e utiliza meio filtrante de granulometria fina. O uso de baixas taxas 
de filtração levam a um maior tempo de detenção da água sobre o meio filtrante e no 
seu interior, o que favorece uma intensa atividade biológica no filtro lento e garante a 
produção de água com qualidade apropriada para uma desinfecção efetiva. 
 
Uma das principais vantagens atribuídas ao filtro lento é a elevada eficiência de 
remoção de bactérias, vírus e cistos de Giardia. A Tabela 3.1 mostra alguns valores de 
remoção reportados por vários autores. 
 
Tabela 3.1 - Remoção de microrganismos em filtros lentos segundo vários 
pesquisadores 
 Microrganismo Percentagem de 
remoção (*) 
Autor 
 Coliformes Totais >99% Bellamy et al. (1985a) 
 Vírus (Poliovirus 1) 98,25 - 99,99 Poynter e Slade (1977)(**) 
 Cistos de Giardia > 98% Bellamy et al. (1985a) 
 Oocistos de Cryptosporidium >99,9% Timms et al. (1995) 
 Cercárias de Schistosoma 100% Galvis et al. (1997) 
(*) valores obtidos em estudos realizados em escala piloto 
( **) apud Wheeler et al. (1988) 
 
A remoção de bactérias patogênicas e vírus no filtro lento é atribuída a vários fatores, 
destacando-se: o decaimento natural, devido o filtro lento ser um ambiente 
relativamente hostil para esses microrganismos; a predação; o efeito biocida da 
radiação solar; e, a adsorção no biofilme aderido ao meio filtrante (Hespanhol, 1987; 
Haarhoff e Cleasby, 1991). A adsorção parece ser um dos principais mecanismos de 
redução do número desses organismos, particularmente dos vírus (Wheeler et al., 
1988). 
 
O desempenho dos filtros lentos na remoção de microrganismos depende da taxa de 
filtração (remoção diminui com o aumento da taxa), da temperatura (menores 
temperaturas resultam em menores remoções), da espessura do meio filtrante (o meio 
mais espesso tende a ser mais eficiente), do tamanho dos grãos da areia (maior 
granulometria resulta em menor remoção), da idade da “Shmutzdecke” e da 
maturidade microbiológica do meio filtrante, entre outros. Desses fatores, Bellamy et al. 
(1985a e 1985b) consideram que a maturidade biológica do meio filtrante é o mais 
significativo. Em experimentos desenvolvidos em escala piloto, esses pesquisadores 
observaram que ao utilizar-se areia nova como meio filtrante, a remoção de coliformes 
e de cistos de Giardia foi de, respectivamente, 85% e 98%. Entretanto, quando o meio 
filtrante encontrava-se biologicamente maduro, a eficiência de remoção de coliformes 
foi superior a 99%, e a remoção de cistos de Giardia foi virtualmente de 100%. De 
acordo com esses pesquisadores, o desenvolvimento da “Shmutzdecke” resultou na 
melhora da eficiência de remoção de coliformes, mas não influenciou a remoção de 
cistos de Giardia. 
 
Poucos são os estudos que apresentam dados sobre remoção de Cryptosporidium na 
filtração lenta, destacando-se, entre eles, o trabalho de Fogel et al. (1993) no qual foi 
avaliada, em uma instalação em escala real, a remoção de cistos de Giardia e a de 
oocistos de Cryptosporidium. A eficiência de remoção média observada para cistos de 
Giardia foi de 93% enquanto para oocistos de Cryptosporidium foi de apenas 48%. Os 
autores atribuíram o baixo desempenho com relação aos oocistos de Cryptosporidium 
ao elevado coeficiente de uniformidade(3,5 a 3,8) do material filtrante, que excede o 
valor máximo de 3 recomendado para esse parâmetro pela literatura americana. Outro 
fator que pode ter afetado negativamente a remoção das fases dormentes dos dois 
protozoários é a baixa temperatura da água durante o período monitorado (cerca de 
1oC, após vários meses sob esta temperatura), e seu efeito sob a atividade 
microbiológica no meio filtrante. 
 
Mais recentemente, Timms et al. (1995) realizaram experiências em instalações piloto 
visando estabelecer a eficácia da filtração lenta na remoção de oocistos de 
Cryptosporidium. Essas experiências foram motivadas pelo fato dos oocistos desse 
protozoário serem resistentes à desinfecção pelo cloro. Para taxas de filtração 
variando de 7,2 a 9,6 m/dia, e uma concentração de 4000 oocistos/L na água afluente 
ao filtro lento, os autores observaram eficiências de remoção de superiores a 99,997%. 
Os autores observaram também, que todos os cistos ficaram retidos nos 2,5 
centímetros iniciais do meio filtrante. 
 
Os estudos Fogel et al. (1993) e Timms et al. (1995) mostram, ao mesmo tempo, o 
potencial da filtração lenta na remoção de oocistos de Cryptosporidium, e a 
necessidade de se avaliar a influência das condições ambientais e dos parâmetros 
operacionais e de projeto na eficiência de remoção desses organismos. 
 
O fato da filtração lenta caracterizar-se como uma eficiente barreira microbiológica não 
significa que a desinfecção da água filtrada deva ser questionada ou, sob qualquer 
pretexto, abandonada como parte integrante do tratamento. É imprescindível a 
desinfecção contínua do efluente do filtro lento como barreira final de segurança 
(particularmente quando a água bruta apresenta níveis altos de contaminação fecal) e 
para garantir os residuais na rede de distribuição. 
 
A principal limitação atribuída à filtração lenta convencional (único tratamento 
precedendo a desinfecção) é sua utilização restrita a águas que apresentam valores 
de cor verdadeira, turbidez e teor de sólidos suspensos relativamente baixos (Galvis, 
et al., 1998, Di Bernardo, 1993). Segundo Wegelin (1988) nenhum processo unitário 
de tratamento pode melhorar as qualidades físicas, químicas e bacteriológicas de uma 
água como o filtro lento, porém a sua utilização é limitada pela qualidade da água 
bruta afluente ao filtro. A Tabela 3.2 apresenta alguns critérios de qualidade que as 
águas a serem tratadas pela filtração lenta devem atender. Atentar no Capítulo 4 para 
a alteração dos valores de alguns parâmetros. 
 
Tabela 3.2 - Qualidade da água recomendável para tratamento por filtração lenta. 
 VALORES MÁXIMOS RECOMENDÁVEIS 
Características da água Di Bernardo (1993) Cleasby (1991) 
Turbidez (uT) 10 5 
Cor verdadeira (uC) 5 - 
Ferro (mg Fe/L) 1 0,3 
Manganês (mg Mn/L) 0,2 0,05 
Algas 250 UPA/mL 5μg clorofila-a/L 
Coli. Totais (NMP/100ml) 1000 - 
 
A cor verdadeira está relacionada à presença na água de substâncias dissolvidas ou 
coloidais, particularmente substâncias húmicas, que não são passíveis de separação 
da água através de processo unicamente físicos. A remoção eficaz dessas 
substâncias depende da coagulação química e, dessa forma, a filtração lenta não é 
capaz de remover eficientemente cor verdadeira. 
 
A presença, em quantidades significativas, de sólidos em suspensão e turbidez (argila, 
silte) na água afluente aos filtros lentos, pode levar a problemas operacionais e de 
qualidade da água filtrada. O material em suspensão, quando em excesso, pode criar 
condições ambientais adversas para a biomassa que coloniza o meio filtrante, 
particularmente para os grupos de protozoários que predam bactérias, 
comprometendo a qualidade microbiológica da água produzida (Lloyd, 1996). Além 
disso, observa-se a rápida obstrução dos vazios intergranulares das camadas 
superiores do meio filtrante e a redução da duração da carreira de filtração. 
 
O filtro lento também é muito sensível aos picos de turbidez e de sólidos suspensos. A 
ocorrência de valores muito superiores aos recomendados na Tabela 3.2, por mais de 
1 ou 2 dias, acarreta carreiras de filtração de curta duração e necessidade de limpezas 
mais freqüentes. 
 
As algas, juntamente com bactérias, protozoários e outras formas de vida, colonizam 
os filtros lentos, e têm um papel importante na atividade biológica que ocorre nesses 
filtros. Entretanto, segundo Di Bernardo et al. (1990), elevadas concentrações de algas 
exercem influência negativa no processo da filtração lenta, pois, como são 
continuamente removidas da água afluente, causam a obstrução rápida do meio 
filtrante e contribuem para a formação de uma “schmutzdecke” mais impermeável, 
resultando no rápido crescimento da perda de carga e conseqüente diminuição da 
carreira de filtração. Os autores observaram, também, que a eficiência de remoção de 
algas no filtro lento depende das características das algas (espécie, tamanho e 
mobilidade) e da concentração das mesmas na água bruta. 
 
A presença de algas na água bruta ou filtrada pode provocar problemas de sabor e 
odor. As algas, e seus subprodutos dissolvidos, também são considerados potenciais 
precursores de triahalometanos, e, além disso, algumas espécies de algas cianofíceas 
(atualmente mais conhecidas como cianobactérias) exibem propriedades tóxicas. 
Dessas espécies, algumas liberam toxinas na água durante todo o ciclo de vida, 
enquanto outras só o fazem quando suas células começam a morrer. As toxinas de 
cianobactérias diferem no modo de ação e no potencial tóxico, e seus efeitos sobre a 
saúde podem variar de desordens gastro-intestinais, irritação da pele, disfunção 
neuro-muscular ou hepática, mau funcionamento dos rins, e até mesmo morte. 
 
Yoo et al. (1995), ao mesmo tempo que consideram pouco provável a ocorrência de 
danos agudos letais via ingestão de água contaminada por toxinas de cianobactérias, 
alertam para o fato de que danos crônicos associados à exposição a algumas 
hepatotoxinas já foram identificados, o que sugere a necessidade de intensificar-se o 
desenvolvimento de estudos sobre a eficiência dos processos de tratamento de água 
no que tange à remoção destes compostos. Keijola et al. (1988), em estudos em 
escala de laboratório e piloto, verificaram que a filtração lenta foi significativamente 
mais eficiente na remoção de toxinas do que o tratamento convencional, mas a 
adsorção em carvão ativado foi o processo que apresentou melhor resultado. 
 
Vários autores apontam o fato de que a filtração lenta necessita de grandes áreas para 
sua instalação, o que, praticamente, inviabiliza a sua adoção quando se trata do 
abastecimento de água de grandes centros urbanos, que demandam grandes vazões. 
Entretanto, é importante observar que a filtração lenta, mesmo quando considera-se a 
adoção de uma taxa de filtração de 3 m/dia, requer uma área de 0,05 a 0,10 m2 de 
filtro por habitante, para, respectivamente, um consumo per capta de 150 a 300 litros 
por dia. Esta área é inferior à sugerida por Arceivala (1986) para o tratamento de 
esgotos domésticos através do processo convencional de lodos ativados (0,16 a 0,20 
m2/pessoa, em regiões de clima quente), de lagoas facultativas (1 a 2,8 m2/pessoa em 
regiões de clima quente) e outros processos aeróbios de tratamento. 
 
É importante lembrar que o excesso de material em suspensão, seja de origem 
mineral ou devido às algas, na água afluente ao filtro lento tem como efeito a 
diminuição da duração da carreira de filtração e o aumento da freqüência da limpeza 
da superfície do meio filtrante. O que, por sua vez, tem como conseqüência o aumento 
do custo de operação e manutenção e, também, a diminuição da qualidade da água 
filtrada,por não se desenvolver adequadamente a “schmutzdecke” e a película 
biológica no meio granular. Assim, para garantir a eficácia da filtração lenta, ou de 
qualquer outra tecnologia de tratamento, é fundamental que as características da água 
sejam compatíveis com a tecnologia selecionada. 
 
Para ampliar a utilização da filtração lenta para águas de qualidade inferior à 
recomendada na Tabela 3.2, faz-se necessária a adoção de sistemas de pré-
tratamentos que permitam condicionar a qualidade da água bruta às limitações das 
unidades de filtração lenta. Segundo Visscher et al. (1996), tais alternativas devem 
apresentar níveis de complexidade técnica, e custos de operação e manutenção, 
similares aos da própria tecnologia de filtração lenta. 
 
Existem vários métodos de pré-tratamento aplicáveis ao sistema de filtração lenta, 
conforme visto no Capítulo 2. A adoção de um determinado tipo de pré-tratamento 
depende de vários fatores, como por exemplo, a qualidade da água bruta, a topografia 
no local da captação, a distância da captação ao local da estação de tratamento, a 
vazão a ser captada, o nível de instrução técnica dos operadores e dos responsáveis 
pela manutenção, a disponibilidade de material granular na região, a facilidade de 
limpeza, entre outros. 
 
O Pré-Tratamento na Filtração em Múltiplas Etapas (FiME) 
 
A seqüência de tratamento que envolve a utilização de pré-filtro dinâmico, pré-filtro de 
pedregulho com escoamento horizontal ou vertical (ascendente ou descendente), e a 
filtração lenta como barreira microbiológica, tem sido denominada de Filtração em 
Múltiplas Etapas (FiME). A Figura 3.1 mostra um esquema geral de uma instalação de 
FiME. 
Figura 3.1 - Esquema geral da instalação FiME (Galvis et al., 1998). 
 
O conceito de filtração em múltiplas etapas originou-se-se da busca de opções de 
acondicionamento ou pré-tratamento para fontes superficiais de água, cuja qualidade 
pode interferir nos mecanismos de purificação ou superar a capacidade de remoção 
da filtração lenta, produzindo água filtrada de qualidade deficiente, se esta fosse a 
única etapa de tratamento antes da desinfecção (Visscher et al., 1996). 
 
Galvis et al. (1992) realizaram um estudo comparativo entre as diferentes alternativas 
de pré-tratamento para filtração lenta. Esses pesquisadores avaliaram, de forma 
paralela, a utilização da sedimentação simples, da sedimentação em placas, do pré-
filtro de pedregulho raso com escoamento descendente e do pré-filtro dinâmico, como 
etapa inicial de condicionamento da água; assim como, o uso do pré-filtro de 
pedregulho com escoamento horizontal, de pré-filtro de pedregulho com escoamento 
ascendente em camadas, de pré-filtro com escoamento ascendente em série com três 
unidades e de pré-filtro de pedregulho com escoamento descendente em três 
unidades em série, como segunda etapa do tratamento. Unidades de filtração lenta 
foram utilizadas como última etapa de tratamento. 
 
Para o desenvolvimento do trabalho, Galvis et al. (1992) utilizaram água do Rio Cauca 
(Colômbia), cobrindo o período chuvoso e de estiagem, que apresentou valores de 
turbidez, de sólidos suspensos e de cor verdadeira variando, respectivamente, nas 
faixas de 15 a 1575 uT, 30 a 2434 mg/L, e 18 a 860 uC. Esses autores concluíram 
que: 
• pré-filtro dinâmico mostrou-se a melhor alternativa para a primeira etapa de 
condicionamento da água, cujo o objetivo era o de amortecer picos de sólidos em 
suspensão; 
• tomando o comprimento total do meio filtrante como indicador de custos de 
investimento, e facilidade de limpeza como um indicador de custos de operação 
e manutenção, a combinação de pré-filtro dinâmico com pré-filtro ascendente em 
camadas foi a melhor alternativa de pré-tratamento para a água estudada; 
• pré-filtro ascendente em camadas pareceu ter maior potencial de aplicação 
para fontes de água com concentrações de sólidos suspensos inferiores a 150 
mg/L, enquanto o pré-filtro ascendente em série, de duas ou três unidades, seria 
recomendado para concentrações mais elevadas; 
• pré-tratamento não somente reduziu o teor de sólidos suspensos e turbidez, 
mas também foi bastante efetivo na melhoria da qualidade microbiológica da 
água. 
 
Pré-filtro Dinâmico de Pedregulho 
 
Esse tipo de pré-filtro de pedregulho consiste, basicamente, de uma unidade com um 
leito composto de camadas de material granular de composição granulométrica 
crescente de forma que o material mais fino localiza-se no topo da unidade. Essa 
configuração permite que, na ocorrência de picos, ou na presença contínua de valores 
de elevados de sólidos suspensos na água bruta, a camada superior do meio granular 
seja obstruída, evitando que quantidades excessivas de sólidos atinjam os demais pré-
filtros e os filtros lentos. Funcionando, dessa forma, como uma proteção para as 
unidades subseqüentes do sistema de tratamento. 
 
De um modo geral, as obstruções são mais rápidas na ocorrência de picos de sólidos 
suspensos e, eventualmente, dependendo das características das partículas, a 
obstrução poderá ser total. 
 
Conforme descrito no capítulo 2, a obstrução da camada superior do pré-filtro 
dinâmico provoca um aumento da resistência ao escoamento da água no meio 
granular, acarretando a diminuição da taxa de filtração e o aumento da vazão da 
parcela que é descartada. 
 
O principal mecanismo de remoção das impurezas no pré-filtro dinâmico é, de acordo 
com Latorre et al. (1996), a sedimentação no topo e no interior do material granular, 
sendo que a sedimentação nos vazios do meio granular é mais efetiva que a 
sedimentação na superfície no mesmo. Em seus experimentos com a pré-filtração 
dinâmica, esses autores observaram que a eficiência de remoção de sólidos 
suspensos não foi significativamente afetada pelo aumento da taxa de filtração de 48 
para 96 m/dia, mas mostrou-se bastante sensível ao aumento da taxa para 120 m/dia. 
Operando o pré-filtro na faixa apropriada, os autores reportam eficiências de remoção 
de trubidez entre 50% e 52% e de sólidos em suspensão variando de 83% a 87%. 
Durante os experimentos a água afluente ao pré-filtro dinâmico apresentou valores de 
turbidez entre 71 e 167 uT, com picos de até 420 uT, e sólidos suspensos na faixa de 
146 a 333 mg/L, com picos de até 881 mg/L. 
 
A pré-filtração dinâmica já é utilizada em diversas Estações de Tratamento de Água na 
Colômbia, e vem apresentando resultados bastante satisfatórios. A Tabela 3.3 resume 
alguns resultados apresentados por Galvis et al. (1997). Elevadas remoções de 
sólidos suspensos e de coliformes fecais podem ser observadas e, muito embora o 
valor médio não seja a forma adequada de expressar os níveis de turbidez e da cor 
verdadeira observados em uma série de amostras de água, em função dos métodos 
de análise desses parâmetros, os resultados apresentados na Tabela 3.3 dão uma 
idéia da eficácia do pré-filtro dinâmico na remoção dessas características. 
 
Tabela 3.3 - Performance da pré-filtração dinâmica em escala real (Galvis et al.,1997) 
Água Bruta Pré-filtro dinâmico (efluente) Nome da 
ETA Parâmetros avaliados Faixa Media ± σ Media ± σ remoção* 
El Retiro Turbidez (uT) 
S. Suspensos (mg/L) 
Coli. Fecais(UFC/100mL)
Cor Verdadeira (uC) 
3,2 -120 
0,2 - 316 
140 – 162000
2 – 188 
15,0 ± 18,0 
20,6 ± 42,0 
7416 ± 21921 
24,0 ± 20,0 
7,6 ± 7,8 
4,6 ± 6,2 
3150±15567 
20,0 ± 17,0 
- 
77,7 % 
57,5 % 
- 
Colombo Turbidez (uT) 
S. Suspensos (mg/L) 
Coli. Fecais(UFC/100mL)
Cor Verdadeira (uC) 
2,8 - 122 
0,1 - 392 
800 - 470000 
3 - 122 
15,0 ± 17,0 
23,0 ± 48,1 
44556 ± 56976 
24,0 ± 17,0 
6,5 ± 7,6 
3,2 ± 5,1 
8051±9590